UNIVERSIDADE ESTADUAL DA PARAÍBA
PRÓ-REITORIA DE PÓS-GRADUAÇÃO E PESQUISA
CENTRO DE CIÊNCIAS E TECNOLOGIA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIA E TECNOLOGIA AMBIENTAL
DISSERTAÇÃO DE MESTRADO
OTIMIZAÇÃO DE PARÂMETROS OPERACIONAIS PARA TRATAMENTO DE
LIXIVIADO UTILIZANDO PROCESSO FENTON
MESTRANDA: EDLAMARA JESSAMYNNE SILVA ORIENTADOR: Prof. Dr. WILTON SILVA LOPES
CAMPINA GRANDE-PB
2014
EDLAMARA JESSAMYNNE SILVA
OTIMIZAÇÃO DE PARÂMETROS OPERACIONAIS PARA TRATAMENTO DE
LIXIVIADO UTILIZANDO PROCESSO FENTON
Dissertação apresentada ao Mestrado de
Ciência e Tecnologia Ambiental da
Universidade Estadual da Paraíba, em
cumprimento às exigências para obtenção do
título de Mestre em Ciência e Tecnologia
Ambiental.
ORIENTADOR: Prof. Dr. WILTON SILVA LOPES
CAMPINA GRANDE - PB
2014
DEDICATÓRIA
Ao grandioso Deus, por possibilitar a concretização dos meus objetivos. Aos
meus pais EDGAR CIRILO e LUZIA LÚCIA que, apesar da luta e esforços,
viabilizaram o meu crescimento, visto que me proporcionaram a chance de
conquistar melhores espaços e oportunidades. Cada meta alcançada será
sempre dedicada a vocês.
AGRADECIMENTOS
A Deus, por iluminar os meus passos e guiá-los sempre pelo caminho certo;
À minha família, o bem mais precioso, por me encorajar e apoiar na realização dos
meus sonhos, mesmo ante as dificuldades. Em especial, à minha mãe, Luzia Lúcia,
pelo apoio constantemente me dado durante a obtenção de projetos cada vez mais
grandiosos; ao meu pai, Edgar Cirilo, por sempre me oferecer forças para continuar
na minha jornada pessoal e profissional; e aos meus irmãos, Netinho e Edinho, pelo
carinho e amizade. Possuo por vocês um amor incalculável, e esse sentimento é o
precursor da nossa união que nos dá forças para vivermos e continuarmos cada
etapa que advier em nossas vidas;
A Vinício, meu noivo e amigo, encorajador nas horas obscuras e preciso nos
momentos de dúvida, por me ajudar na superação dos obstáculos encontrados
durante o meu percurso. Por isso, agradeço a Deus cada momento vivenciado ao
seu lado. Serei sempre grata por acreditar em meus objetivos e apoiar as minhas
decisões; tais atitudes me fazem amá-lo com substancial veemência;
Às minhas amigas, que considero família, Jeanne, Ana Maria, Suely e, com mais
apreço, Jamille, portadora de uma força admirável que me sustenta nas difíceis
ocasiões enfrentadas em minha vida. Eu as amo;
Ao meu orientador, Wilton Silva Lopes, pelos seus ensinamentos e dicas de
pesquisa para o aprimoramento deste trabalho. Suas sugestões foram sempre de
grande relevância e utilidade;
Aos professores do Programa de Pós-Graduação em Ciência e Tecnologia
Ambiental da Universidade Estadual da Paraíba;
A todos os colegas e amigos da minha turma de Mestrado: Erivanna, Risoneide,
Isabelle, Lilian, Elaine, Suely, Marília, Samara, Lucas, Franknairy, Joseilton,
Alessandra, Alane. Em especial, Aninha, Romenia, Vanessa e Paulo que, além de
colegas de sala, tornaram-se grandes amigos;
A Andreza, pela calma que sempre me tranquilizou;
Aos alunos de Iniciação Científica da EXTRABES: Albiery, Railson e Flávia, pela
ajuda e colaboração;
Aos meus amigos e companheiros da EXTRABES;
Ao CNPQ pela concessão da bolsa de Mestrado;
A todas as pessoas que se fizeram presentes, foram solidárias, preocuparam-se e
torceram por mim, serão guardadas com gratidão em minha memória.
“Nenhum mal te atingirá, nenhum flagelo chegará à
tua tenda, porque aos seus anjos Ele mandou que te
guardem em todos os teus caminhos.”
(Salmo 90, 10-11)
RESUMO
SILVA, E. J. (2014). Tratamento de lixiviado utilizando processo Fenton. 67 p. Dissertação (Mestrado) – Universidade Estadual da Paraíba, Campina Grande, Paraíba, Brasil.
Este trabalho teve por objetivo determinar as melhores condições operacionais do processo Fenton para tratamento de lixiviado de aterro sanitário. O lixiviado coletado pertence ao aterro sanitário da região metropolitana de João Pessoa-PB e o sistema experimental foi monitorado nas dependências da Estação Experimental de Tratamentos Biológicos de Esgotos Sanitários (EXTRABES) da Universidade Estadual da Paraíba, localizada na cidade de Campina Grande–PB. Foram realizados ensaios de oxidação, coagulação/floculação e sedimentação para analisar os seguintes parâmetros operacionais: dosagem do reagente Fenton (1, 2, 3, 4, 5, 6, 8, e 12 gFe2+.L-1), razão molar [H2O2]/[Fe2+] (1, 2, 3, 6, 9 e 12), pH de oxidação (2, 3 e 4), tempo de oxidação (5, 10, 15, 20 e 30 min), tempo de floculação (10, 20 e 30 min) e tempo de sedimentação (10, 15, 20 e 25 min). Os ensaios foram realizados em Jar Test. Todas as etapas foram submetidas à seguinte metodologia: para cada jarro, adicionou-se o lixiviado, o FeSO4.7H2O, o H2O2 e ajustou-se o pH de oxidação com HCl. Sob agitação mecânica (400 rpm) e após 10 segundos de mistura rápida, começou a contar o tempo de oxidação. Após a oxidação, adicionou-se o agente alcalinizante (NaOH) até pH 8,0, seguida de um tempo de mistura rápida de 10 segundos (400 rpm). Esperou-se, então, o tempo de floculação (40 rpm) e, posteriormente, o tempo de sedimentação. Coletou-se uma amostra e realizaram-se as análises de acordo com os métodos preconizados por APHA (2005). Ao final de cada Etapa, foi realizada a análise de variância (ANOVA) e o método GT-2 para a definição do melhor resultado. Os melhores resultados encontrados, dentro das condições deste estudo, foram obtidos com a concentração de Fe2+ de 5 g. L-1, razão molar [H2O2]/[Fe2+] 9, pH de oxidação 2, tempo de oxidação de 20 min, tempo de floculação de 10 min e tempo de sedimentação de 15 min, com remoção de 67% de DQO e 93% de cor verdadeira. A DQO remanescente final foi de 3,84 gO2.L
-1 e a cor verdadeira remanescente final foi de 394 uH. Obteve-se uma elevada remoção de nitrito (93%), nitrato (69%), fósforo total (97%), ortofosfato solúvel (99,8%) e nitrogênio amoniacal (87%). A adição de sulfato ferroso propiciou o aumento da concentração de sólidos totais no lixiviado, visto que a concentração de Fe contribui para produção de lodo no processo. Palavras-chave: Aterro sanitário. Processo Fenton. Tratamento de lixiviado.
ABSTRACT
SILVA, E. J. (2014). Leachate treatment process using Fenton. 67 p. Dissertation (MA) – State University of Paraiba, Campina Grande, Paraiba, Brazil.
This study aimed to determine the best operating conditions of Fenton process for treatment of landfill leachate. The leachate collected from the landfill belongs to the metropolitan area of João Pessoa-PB and the experimental system was monitored on the premises Experiment Station Biological Treatment of Sewage (EXTRABES) of the State University of Paraíba in the city of Campina Grande-PB. Oxidation tests, coagulation/flocculation and sedimentation were carried out to examine the following operating parameters: Fenton reagent dosing (1, 2 , 3, 4 , 5, 6 , 8 and 12 gFe2+.L-1), molar ratio [H2O2]/[Fe2+] (1, 2, 3, 6, 9 and 12), pH of oxidation (2, 3 and 4), oxidation time (5, 10, 15, 20 and 30 min), flocculation time (10, 20, and 30 min) and settling time (10, 15, 20 and 25 min). Assays were performed in Jar Test. All steps were submitted to the following methodology: for each jar, added the leachate, the FeSO4.7H2O, H2O2 and pH oxidation was adjusted with HCl. Under mechanics stirring (400 rpm) and after 10 seconds of rapid mixing, begins to count the oxidation time. After oxidation, added the alkalizing agent (NaOH) to pH 8.0, followed by a rapid mixing time of 10 seconds (400 rpm). Waited, then, the flocculation time (40 rpm) and, then, the settling time. A sample was collected and analyzes were performed according to the methods recommended by APHA (2005). After each step, was realized analysis of variance (ANOVA) and GT-2 method for defining the best result. The best results, under the conditions of this study were obtained with a Fe2+ concentration of 5 g.L-1, molar ratio [H2O2]/[Fe2+] 9, pH of oxidation 2, oxidation time 20 min, flocculation time of 10 min, sedimentation time 15 min, with removal of 67% COD and 93% of true color. The final remaining COD was 3.84 gO2.L
-1 and the true color of the final remnant was 394 uH. Obtained a high removal nitrite (93%), nitrate (69%), total phosphorous (97%), soluble orthophosphate (99.8%) and ammonia (87%). The addition of ferrous sulphate led to an increase in the concentration of total solids in the leachate, since the concentration of Fe contributes to the production of sludge in the process. .
Keywords: Landfill. Fenton process. Leachate treatment.
LISTA DE FIGURAS
Figura 1. Destino dado aos resíduos sólidos nos anos de 1989, 2000 e
2008............................................................................................................................20
Figura 2. Fluxograma da metodologia utilizada no tratamento do lixiviado...............35
Figura 3. Jar Test da marca PoliControl, apto a conferir gradientes de velocidade
máximos de 1000 s-1..................................................................................................36
Figura 4. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2.L-1)
na Etapa I...................................................................................................................43
Figura 5. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira remanescente
(uH) na Etapa I...........................................................................................................44
Figura 6. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2.L-1)
na Etapa II..................................................................................................................46
Figura 7. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira remanescente
(uH) na Etapa II..........................................................................................................47
Figura 8. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira remanescente
(uH) na Etapa III.........................................................................................................48
Figura 9. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2.L-1)
na Etapa III.................................................................................................................49
Figura 10. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira
remanescente (uH) na Etapa IV.................................................................................51
Figura 11. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2.L-
1) na Etapa IV.............................................................................................................51
Figura 12. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2.L-
1) na Etapa VI.............................................................................................................54
Figura 13. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira
remanescente (uH) na Etapa VI.................................................................................54
Figura 14. Lixiviado bruto e lixiviado tratado.............................................................56
LISTA DE TABELAS
Tabela 1. Classificações dos lixiviados relacionados à idade do aterro....................22
Tabela 2. Característica do lixiviado de aterros sanitários no Brasil.........................22
Tabela 3. Parâmetros de controle e os respectivos valores que foram utilizados nos
ensaios de oxidação, coagulação/floculação e sedimentação...................................36
Tabela 4. Dosagens de Fe2+ e de H2O2 que foram testadas na Etapa I....................38
Tabela 5. Parâmetros que foram analisados e o seu respectivo método (APHA,
2005)..........................................................................................................................40
Tabela 6. Resultados referentes à definição da dosagem do reagente de Fenton
(ETAPA I)...................................................................................................................42
Tabela 7. Resultados referentes à definição da razão molar [H2O2]/[Fe2+] (ETAPA
II)................................................................................................................................45
Tabela 8. Resultados referentes à definição do pH de oxidação (ETAPA
III)...............................................................................................................................48
Tabela 9. Resultados referentes à definição do tempo de oxidação (ETAPA
IV)...............................................................................................................................50
Tabela 10. Resultados referentes à definição do tempo de floculação (ETAPA
V)................................................................................................................................52
Tabela 11. Resultados referentes à definição do tempo de sedimentação (ETAPA
VI)...............................................................................................................................53
Tabela 12. Caracterização do lixiviado bruto e do lixiviado tratado...........................56
Tabela A. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa I...........................................................................................65
Tabela B. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira
remanescente na Etapa I...........................................................................................65
Tabela C. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa II..........................................................................................65
Tabela D. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira
remanescente na Etapa II..........................................................................................65
Tabela E. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa III.........................................................................................66
Tabela F. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira
remanescente na Etapa III.........................................................................................66
Tabela G. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa IV.........................................................................................66
Tabela H. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira
remanescente na Etapa IV.........................................................................................66
Tabela I. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO remanescente
na Etapa V..................................................................................................................67
Tabela J. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira
remanescente na Etapa V..........................................................................................67
Tabela L. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa VI.........................................................................................67
Tabela M. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira
remanescente na Etapa VI.........................................................................................67
LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
ABNT: Associação Brasileira de Normas Técnicas
AGV: Ácidos graxos voláteis
CO2: Dióxido de carbono
CV: Coeficiente de variação de Pearson
DBO: Demanda bioquímica de oxigênio
DQO: Demanda química de oxigênio
e-: Elétron
Eo: Potencial padrão de redução
Eq.: Equação
EXTRABES: Estação Experimental de Tratamentos Biológicos de Esgotos Sanitários
Fe: Ferro
Fe2+: Íon ferroso
Fe3+: Íon férrico
Fe(OH)3: Hidróxido de ferro (III)
FeSO4.7H2O: Sulfato Ferroso heptahidratado
FVMP: Frequência de ocorrência dos valores mais prováveis
H+: Íon hidrônio
HCl: Ácido clorídrico
H2O: Água
H2O2: Peróxido de hidrogênio
HO2°: Radical hidroperoxila
H3PO4: Ácido fosfórico
IBGE: Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
k: Velocidade de reação
MT: Mato Grosso
N: Nitrogênio
NaOH: Hidróxido de sódio
NBR: Norma brasileira de referência
NTK: Nitrogênio total Kjeldahl
O2: Gás oxigênio
O3: Ozônio
°OH: Radical hidroxila
OH-: Íon hidroxila
PB: Paraíba
pH: Potencial hidrogeniônico
POA: Processos Oxidativos Avançados
PROSAB: Programa de Pesquisa em Saneamento Básico
PVC: Policloreto de polivinila
rpm: Rotação por minuto
RSU: Resíduos sólidos urbanos
s: Desvio-padrão
ST: Sólidos totais
STV: Sólidos totais voláteis
TiO2: Dióxido de titânio
UEPB: Universidade Estadual da Paraíba
US: Ultrassonografia
UV: Radiação ultravioleta
Ẋ: Média
Xi: Menor valor
Xs: Maior valor
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO ....................................................................................................... 17
2 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA ............................................................................ 19
2.1 LIXIVIADO DE ATERRO SANITÁRIO ............................................................. 19
2.2 TECNOLOGIAS DE TRATAMENTO DE LIXIVIADO....................................... 23
2.3 PROCESSO FENTON .................................................................................... 27
3 MATERIAL E MÉTODOS ..................................................................................... 34
3.1 LOCAL DO EXPERMENTO ............................................................................ 34
3.2 LIXIVIADO ....................................................................................................... 34
3.3 ENSAIOS DE OXIDAÇÃO, COAGULAÇÃO/FLOCULAÇÃO E
SEDIMENTAÇÃO ...................................................................................................... 34
3.3.1 ETAPA I: DEFINIÇÃO DA DOSAGEM DO REAGENTE DE FENTON .. 37
3.3.2 ETAPA II: DEFINIÇÃO DA RAZÃO MOLAR [H2O2]/[Fe2+]...................... 38
3.3.3 ETAPA III: DEFINIÇÃO DO pH DE OXIDAÇÃO ..................................... 38
3.3.4 ETAPA IV – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE OXIDAÇÃO .......................... 39
3.3.5 ETAPA V – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE FLOCULAÇÃO ...................... 39
3.3.6 ETAPA VI – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE SEDIMENTAÇÃO ................ 39
3.3.7 ETAPA VII – TRATAMENTO DO LIXIVIADO COM PARÂMETROS
OTIMIZADOS ............................................................................................................ 40
3.4 TRATAMENTO ESTATÍSTICO DOS DADOS ................................................. 40
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO ............................................................................ 42
4.1 ETAPA I: DEFINIÇÃO DA DOSAGEM DO REAGENTE DE FENTON ........... 42
4.2 ETAPA II: DEFINIÇÃO DA RAZÃO MOLAR H2O2/Fe2+ .................................. 45
4.3 ETAPA III: DEFINIÇÃO DO pH DE OXIDAÇÃO.............................................. 47
4.4 ETAPA IV – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE OXIDAÇÃO ................................... 50
4.5 ETAPA V – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE FLOCULAÇÃO ............................... 52
4.6 ETAPA VI – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE SEDIMENTAÇÃO ......................... 53
4.7 ETAPA VII – TRATAMENTO DO LIXIVIADO COM PARÂMETROS
OTIMIZADOS ............................................................................................................ 55
5 CONCLUSÃO ....................................................................................................... 58
REFERÊNCIA BIBLIOGRÁFICA .............................................................................. 59
APÊNDICES ............................................................................................................. 64
APÊNDICE A. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa I...........................................................................................65
APÊNDICE B. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira
remanescente na Etapa I...........................................................................................65
APÊNDICE C. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa II..........................................................................................65
APÊNDICE D. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira
remanescente na Etapa II..........................................................................................65
APÊNDICE E. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa III.........................................................................................66
APÊNDICE F. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira
remanescente na Etapa III.........................................................................................66
APÊNDICE G. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa IV.........................................................................................66
APÊNDICE H. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira
remanescente na Etapa IV.........................................................................................66
APÊNDICE I. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa V..........................................................................................67
APÊNDICE J. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira
remanescente na Etapa V..........................................................................................67
APÊNDICE L. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa VI.........................................................................................67
APÊNDICE M. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira
remanescente na Etapa VI.........................................................................................67
18
1 INTRODUÇÃO
O Lixiviado, gerado em aterros de resíduos sólidos urbanos, é um líquido
resultante da interação entre o processo de biodegradação da fração orgânica de
resíduos e da infiltração de águas pluviais que solubilizam componentes orgânicos.
Apresenta cor escura e alto potencial de contaminação para o solo e às águas
superficiais e subterrâneas, além disso, tem composição variada dependendo da
idade do aterro sanitário, do grau de estabilização e características do material
sólido aterrado e do regime de chuvas. No geral, possui como características altas
concentrações de nitrogênio amoniacal, matéria orgânica e compostos orgânicos de
difícil degradação, tais como substâncias húmicas e fúlvicas, requerendo, portanto,
tratamentos específicos que reduzam sua carga tóxica e poluidora (CASTRO et al.,
2012).
Já que o lixiviado representa um fator de risco para o ambiente e à saúde
humana, deve ser submetido a tratamento adequado antes de ser lançado no
ambiente. O tipo de tratamento representa um dos principais temas para ser
defrontado na fase de concepção, construção e gestão de um aterro sanitário.
As características construtivas do aterro sanitário permitem minimizar os
efeitos das duas principais fontes de poluição oriundas dos resíduos sólidos: o gás
do aterro e o lixiviado (POVINELLI et al., 2009).
Novas tecnologias têm sido estudadas no Brasil e no mundo com o objetivo
de minimizar os efeitos tóxicos causados por componentes desse efluente. Os
processos biológicos são o tratamento mais usual para lixiviados de aterro sanitário,
mas têm se mostrado insuficientes para o atendimento aos padrões de lançamento
estabelecidos pela legislação, principalmente, no caso de lixiviados de aterro
sanitário estabilizados. Uma alternativa para esse tipo de lixiviado são os
tratamentos baseados em processos químicos capazes de promover a degradação
ou, até mesmo a mineralização da matéria poluente refratária, podendo haver a
combinação com processos biológicos (KURNIAWAN et al., 2006).
Dentre os processos químicos, o processo oxidativo avançado tem
despertado interesse científico para tratamento de lixiviados por envolver geração de
radicais hidroxilas, que têm um potencial de redução muito elevado, permitindo a
rápida degradação de grande variedade de compostos orgânicos e, na grande
19
maioria, possibilitando a sua completa mineralização à forma não tóxica, como gás
carbônico e água.
O processo Fenton vem sendo extensivamente estudado nos últimos anos e
tem sido considerado a técnica de melhor custo-benefício entre os processos
oxidativos avançados. Neste processo, o peróxido de hidrogênio (H2O2) é
empregado para geração de radicais hidroxilas, entretanto, é necessária a adição de
ativadores, como sais de ferro, para produzir a alta taxa de radical requerida. A
reação ocorre em um reator simples, sem a necessidade de equipamentos
complexos e condições extremas de temperatura e pressão. Outra vantagem do
reagente de Fenton é sua menor complexidade operacional em relação a outras
técnicas de processo oxidativo avançado, como os processos fundamentados em
ozônio e radiação ultravioleta. (MORAIVA et al., 2011).
Devido a diferentes características de cada efluente a ser tratado, para a
obtenção de maiores remoções no tratamento baseado no processo oxidativo
avançado, é fundamental a otimização do processo através de seus parâmetros
operacionais.
Portanto, este trabalho teve por objetivo otimizar os parâmetros operacionais
do processo Fenton para tratamento de lixiviado, visando à remoção de matéria
orgânica e cor. Para maximizar tal remoção, os parâmetros operacionais otimizados
foram: dosagem de FeSO4.7H2O e H2O2, razão molar [H2O2]/[Fe2+], pH de oxidação,
tempo de oxidação, tempo de floculação e tempo de sedimentação.
20
2 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA
2.1 LIXIVIADO DE ATERRO SANITÁRIO
Um dos maiores desafios com que se defronta a sociedade é a geração
excessiva e a disposição final ambientalmente segura dos resíduos sólidos. A
disposição inadequada destes resíduos causam impactos ambientais, tais como:
degradação do solo, comprometimento dos corpos d'água e mananciais,
intensificação de enchentes, contribuição para a poluição do ar e proliferação de
vetores de importância sanitária nos centros urbanos, catação em condições
insalubres nas ruas e nas áreas de disposição final (JACOBI et al., 2011).
Segundo a ABNT, NBR 8419/1992 o aterro sanitário é uma técnica de
disposição de resíduos sólidos urbanos no solo sem causar danos à saúde pública e
à sua segurança, minimizando os impactos ambientais, método este que utiliza
princípios de engenharia para confinar os resíduos sólidos à menor área possível e
reduzi-los ao menor volume permissível, cobrindo-os com uma camada de terra na
conclusão de cada jornada de trabalho, ou intervalos menores, se for necessário.
Entretanto, o aterro sanitário requer preocupações cotidianas no que se refere
às medidas de proteção do ambiente local e próximo. Suas características
construtivas permitem minimizar os efeitos das duas principais fontes de poluição
oriundas dos resíduos sólidos: o gás do aterro e o lixiviado. Entretanto, minimizar
não é sinônimo de eliminar, de modo que o aterro por si só não consegue resolver
todos os problemas relacionados à disposição de resíduos sólidos (POVINELLI et
al., 2009).
Observa-se na Figura 1, de acordo com a Pesquisa Nacional de Saneamento
Básico 2008 do IBGE, que nos últimos anos o destino dado ao resíduo sólido tem
alcançado mudanças positivas.
21
Figura 1. Destino dado aos resíduos sólidos nos anos de 1989, 2000 e 2008.
Fonte: dados do IBGE.
Em 1989, os lixões representavam o destino final de resíduos sólidos em
88,2% dos municípios; em 2000, o índice caiu para 72,3%, chegando aos 50,8%, em
2008. Os aterros sanitários, medida mais adequada para o despejo do resíduo
sólido, saltaram de 1,1%, em 1989, para 17,3%, em 2000, e 27,7%, em 2008. As
regiões que mais destinam seus resíduos sólidos aos lixões, segundo dados de
2008, são Nordeste (89,3%) e Norte (85,5%). Já as regiões Sudeste e Sul
apresentaram os menores percentuais: 18,7% e 15,8%, respectivamente.
A substituição dos lixões por aterros sanitários de 2008 até o presente
momento, provavelmente, deve ter aumentado, já que a Política Nacional de
Resíduos Sólidos, criada pela Lei n° 12.305, de 2 de agosto de 2010, obriga a
substituição de lixões por aterros, e possui como prazo máximo para o referido
procedimento o ano de 2015.
A NBR 10005 (ABNT, 2004) define lixiviação como processo para
determinação da capacidade de transferência de substâncias orgânicas e
inorgânicas presentes no resíduo sólido, por meio de dissolução no meio extrator.
Os lixiviados de aterros de resíduos sólidos urbanos (RSU) são resultado da
interação entre o processo de biodegradação da fração orgânica desses resíduos e
da infiltração de águas pluviais que solubilizam componentes orgânicos e
inorgânicos. Consequentemente, o fator determinante na vazão de lixiviados de um
aterro sanitário é o volume de águas pluviais infiltradas, enquanto o fator
determinante das características físicas, químicas e microbiológicas do lixiviado são
as características dos resíduos aterrados (LANGE et al., 2009).
A composição do lixiviado depende do tipo de resíduo, quantidade de
precipitação, hidrologia local, compactação dos resíduos, a interação do lixiviado
22
com o meio ambiente, operação e idade do aterro sanitário. A escolha do método de
tratamento baseia-se essencialmente sobre a composição e propriedades do
lixiviado (UMAR et al., 2010).
O lixiviado, portanto, contém componentes orgânicos e inorgânicos, mas
também outras substâncias tóxicas, provenientes do recebimento de resíduos
industriais, ou mesmo perigosas de maneira inadvertida nos aterros. Essas
substâncias perigosas que eventualmente existem na massa de resíduos sólidos
podem causar danos ambientais se atingirem o lençol freático ou as águas
superficiais, além de serem prejudiciais em caso de emissões de gases voláteis para
a atmosfera. Esses efeitos danosos podem se estender à comunidade animal e
vegetal e aos seres humanos que dela dependem. Além disso, sabe-se que o
lixiviado contém altas concentrações de nitrogênio amoniacal e que desse fato
provêm vários problemas. Os efluentes com alta concentração de nitrogênio
amoniacal, quando descartados em cursos d’água sem prévio tratamento, podem
estimular o crescimento de algas, provocar depleção do oxigênio dissolvido e serem
tóxicos à biota do ecossistema aquático (LANGE et al., 2009).
Zamora et al. (2005) descrevem que os lixiviados podem conter grandes
quantidades de matéria orgânica recalcitrante, em que as substâncias húmicas
representam um importante grupo, bem como nitrogênio amoniacal, metais pesados,
cloretos de sais orgânicos e inorgânicos, entre outros. Em geral, os lixiviados
provenientes de lixo doméstico de aterro recente têm altos valores de DBO5 e,
consequentemente, uma DQO ainda maior.
Um exemplo do risco ambiental que o lixiviado acarreta foi descrito por
Laureano e Shiraiwa (2008), os quais, por meio de estudo geofísico no aterro
sanitário de Cuiabá-MT, verificaram altas possibilidades de contaminação do
subsolo por lixiviado, mesmo com a impermeabilização da parte inferior do aterro.
A contaminação provocada pelo lixiviado é capaz de provocar câncer,
doenças genéticas, esterilidade, doenças cardíacas e outros efeitos crônicos. Esses
efeitos podem ser súbitos ou demorar décadas para se manifestarem (CASTILHOS
JR., 2006)
Na Tabela 1 pode ser observada a classificação dos lixiviados relacionados à
idade do aterro.
23
Tabela 1. Classificações dos lixiviados relacionadas à idade do aterro
Variáveis Recente Intermediário Antigo
Idade (ano) < 5 5-10 > 10
pH 6,5 6,5,-7,5 >7,5
DQO (mg.L-1
) > 10000 4000-10000 < 4000
DBO5/DQO (mg.L-1
) > 0,3 0,1-0,3 < 0,1
Compostos orgânicos
80 % ácidos graxos voláteis (AGV)
5-30 % AGV + ácidos húmicos e fúlvicos
ácidos húmicos e fúlvicos
Metais pesados baixo-média Baixa
Biodegradabilidade Alta Média Baixa
Fonte: FREITAS, 2009.
Na Tabela 2 são apresentadas as características do lixiviado de aterros
sanitários no Brasil.
Tabela 2. Característica do lixiviado de aterros sanitários no Brasil.
Variável Faixa máxima Faixa mais provável FVMP (%)
pH 5,7 – 8,6 7,2 – 8,6 78
Alcalinidade Total (mg CaCO3.L-1
) 750 – 11400 750 – 7100 69
DBO (mg.L-1
) < 20 – 30000 < 20 – 8600 75
DQO (mg.L-1
) 190 – 80000 190 – 22300 83
N-NTK (mg.L-1
) 80 – 3100 – –
N-Amoniacal (mg.L-1
) 0,4 – 3000 0,4 – 1800 72
Sólido Totais (mg.L-1
) 3200 – 21900 3200 – 14400 79
FVMP: Frequência de ocorrência dos valores mais prováveis. Fonte: SOUTO e POVINELLI, 2007.
Atesta-se que a composição dos lixiviados pode variar de um local para outro,
assim como, em um mesmo local em diferentes épocas do ano, não podendo ser
lançado diretamente num corpo receptor porque suas características físico-químicas
lhe conferem um elevado potencial poluidor.
A biodegradabilidade do lixiviado varia com o tempo e pode ser determinada
pela variação da razão DBO5/DQO. Em aterros jovens, a razão DBO5/DQO fica em
torno de 0,3 a 0,6. Em aterros mais velhos, esta razão varia, geralmente, entre 0,05
e 0,1. Os lixiviados com índices de biodegradabilidade (DBO5/DQO) superiores a
24
0,3, são efetivamente tratados por processos biológicos; entretanto, para lixiviados
de aterros antigos, estes tratamentos não são suficientes (DACANAL et al., 2010).
Visto que o lixiviado representa um fator de risco para o ambiente e à saúde
humana, deve ser submetido a um tratamento adequado antes de ser lançado no
ambiente.
2.2 TECNOLOGIAS DE TRATAMENTO DE LIXIVIADO
Para o licenciamento ambiental dos aterros sanitários é necessário um
sistema de tratamento de efluentes que atinja os padrões exigidos pela legislação.
Para atender esta demanda das prefeituras, considerando os problemas no
tratamento por processos biológicos e físico-químicos convencionais, é necessária a
busca de alternativas de tratamento eficientes dentro de um padrão de
sustentabilidade técnica e econômica (LANGE et al., 2006).
Novas tecnologias têm sido estudadas no Brasil e no mundo com o objetivo
de minimizar os efeitos tóxicos causados por componentes desse efluente. As
alternativas mais conhecidas de tratamento de lixiviado são as seguintes: remoção
de amônia por aeração mecânica, adsorção em carvão ativado; processos com
membrana (osmose inversa); evaporação; aspersão sobre o solo;
coagulação/floculação, sedimentação ou flotação; oxidação química; processos
fotoeletrolíticos; lagoas anaeróbias e lagoas facultativas; tratamento conjunto em
estação de tratamento de esgoto; recirculação; tratamento em leito de
vermicomposto; processos biológicos aeróbios e/ou anaeróbios; banhados
construídos (BIDONE, 2007).
A escolha da tecnologia de tratamento mais adequada deve levar em
consideração a característica físico-química do lixiviado, a eficiência que se almeja,
além de outras especificidades (BASSANI, 2010).
Os processos biológicos são os mais empregados no tratamento de lixiviados.
Mas, geralmente, ocorrem dificuldades ao utilizar tratamentos biológicos para
lixiviado por causa da vazão e carga orgânicas muito variáveis, necessidade de uma
grande área para implantação, baixa eficiência para lixiviado estabilizado ou pouco
25
biodegradável, e muitas vezes o efluente não se enquadra nos padrões
estabelecidos pela legislação (LANGE et al., 2006).
Os métodos biológicos são tipicamente aplicados para tratamento de
lixiviados jovens, caracterizados por elevada razão DBO5/DQO e compostos
orgânicos de baixa massa molecular. No entanto, tais métodos não são eficazes
para o tratamento de lixiviados maduros, devido à sua baixa razão DBO5/DQO e
altas concentrações de elevada massa molecular orgânico refratário (DENG, 2007).
Por isso, essa forma de tratamento deve sempre vir acompanhada de outras
tecnologias de tratamento.
As lagoas de estabilização são largamente aplicadas no Brasil para o
tratamento dos lixiviados de aterros sanitários, principalmente, devido às condições
climáticas favoráveis e disponibilidade de área territorial. Vários fatores contribuem
para tornar o tratamento em lagoas uma opção interessante para esse tipo de
efluente, tais como: apresentam baixo custo de implantação e manutenção; podem
operar em condições de flutuações das cargas aplicadas; conseguem remover
compostos orgânicos, nitrogênio, fósforo e microrganismos patogênicos. Utiliza-se
com grande frequência sistemas de lagoas em série (anaeróbias, facultativas,
maturação), nas quais ocorre a remoção da matéria orgânica e inorgânica dos
lixiviados, pela ação conjugada das bactérias e do fitoplâncton. Estudos realizados
relatam, no entanto, as dificuldades que os sistemas de lagoas apresentam na
remoção dos compostos refratários, causadores de elevada demanda química de
oxigênio (DQO), e na remoção de amônia, apresentando, geralmente,
concentrações finais efluentes superiores àquelas exigidas pelos órgãos ambientais
(MARTINS et al., 2010).
Os processos físico-químicos foram aplicados com sucesso para a remoção
de substâncias recalcitrantes (taxa de biodegradação baixa) do lixiviado estabilizado
ou aperfeiçoar o lixiviado biologicamente pré-tratado.
Nesse contexto, o pós-tratamento físico-químico através do processo de
coagulação-floculação-sedimentação pode ser uma alternativa para a remoção de
compostos indesejáveis, como os recalcitrantes e os de difícil biodegradação, que
não foram removidos pelo tratamento de natureza biológica, visando, principalmente,
à remoção de demanda química de oxigênio (DQO) e cor a níveis satisfatórios para,
posteriormente, ser lançado no ambiente (CASTRO et al., 2012). No entanto,
métodos de tratamento de lixiviados convencionais, tais como a coagulação,
26
floculação e sedimentação, sofrem a desvantagem de capital elevado, custo do
equipamento da planta, os requisitos de energia e o uso frequente de aditivos
químicos (XIE et al., 2010).
Felici (2010), utilizando lixiviado proveniente do aterro controlado de resíduos
sólidos urbanos de Londrina, verificou que o uso combinado do processo biológico
de lodo ativado em batelada e físico-químico por coagulação-floculação-
sedimentação apresentou remoções de 98 e 80,9%, respectivamente, para a
variável cor verdadeira e DQO no tratamento. Entretanto, a velocidade de
sedimentação encontrada não se mostrou aplicável à escala real, sendo necessário
obter uma alternativa para aumentar a velocidade e, consequentemente, reduzir o
tempo de sedimentação.
No tratamento por ozonização, por ser fortemente oxidante (Eo = 2,08 V), o
ozônio consegue reagir com uma grande variedade de grupos funcionais orgânicos
e organometálicos, por promover a quebra de duplas ligações carbono-carbono e
originar subprodutos de menor peso molecular, muitas vezes, mais biodegradáveis
que seus antecessores (MONACO, 2006). Portanto, o processo de ozonização é
eficiente para a remoção de cor do lixiviado, além de aumentar a sua
biodegradabilidade (razão DBO5/DQO), mas não é tão efetivo na remoção de
carbono orgânico total e amônia. As desvantagens do processo de ozonização se
referem ao seu alto custo, do ozônio ter que ser gerado "in situ", da impossibilidade
de se ter ozônio em água por um período longo e de não ocorrer à oxidação a CO2 e
H2O de certos compostos (FERREIRA et al., 2005).
Segundo Ferreira et al. (2005), os processos de filtração que utilizam
membranas para o tratamento do lixiviado, apresentam as seguintes desvantagens:
problemas relacionados a eventuais limpezas da membrana, para aumentar a sua
vida útil, disposição de corrente concentrada gerada, além do custo elevado das
membranas.
Processos oxidativos avançados (POA) têm sido propostos nos últimos anos
como uma alternativa eficaz para a mineralização dos produtos orgânicos
recalcitrantes presentes em águas residuais e lixiviados de aterro sanitário (XIE et
al., 2010).
Os processos oxidativos avançados (POA) envolvem a geração de radicais
hidroxilas (•OH), altamente reativos, que têm a capacidade de destruição total de
muitos poluentes orgânicos. Os radicais livres formados atacam o composto
27
orgânico levando à sua oxidação completa, produzindo CO2 e H2O, ou quando
resulta em uma oxidação parcial, geralmente ocorre um aumento da
biodegradabilidade dos poluentes e, neste caso, os compostos orgânicos residuais
podem ser removidos por meio de técnicas biológicas (MORAIVA et al, 2011).
Os processos oxidativos podem ser considerados como tecnologias limpas,
isto porque na oxidação não há transferência de fase dos poluentes (como a
adsorção em carvão ativado) e os produtos finais da reação são o CO2 e a H2O
(FERREIRA et al., 2005).
Certo número de sistemas pode ser denominado como POA e a maioria deles
utilizam: uma combinação de dois oxidantes (O3 + H2O2), catalisador mais oxidante
(Fe2+ + H2O2), oxidante mais irradiação (H2O2 + UV), oxidante mais fóton-catalisador
(H2O2 + TiO2 + UV), oxidante mais ultrassonografias (H2O2 + US). Os processos
oxidativos avançados podem ser divididos em sistemas homogêneos com irradiação
(O3/UV, H2O2 / UV, US, UV / US, feixe de elétrons, H2O2/US, H2O2/Fe2+/UV (foto-
Fenton)), sistemas homogêneos, sem irradiação (O3/H2O2, O3/OH-, H2O2/Fe2+
(Fenton)), sistemas heterogêneos com irradiação (TiO2/O2/UV, TiO2/H2O2/UV), e em
sistema heterogêneo sem irradiação (eletro–Fenton)). Os processos homogêneos
são os mais empregados por possuir transferência de massa, e, portanto, favorecer
a rápida degradação dos poluentes (UMAR et al., 2010).
Entre os processos oxidativos avançados, a oxidação utilizando o reagente de
Fenton é muitas vezes considerada o melhor método para tratamento de efluentes
contendo compostos refratários e tóxicos (XIE et al., 2010).
Estudos realizados pelo Programa de Pesquisa em Saneamento Básico
(PROSAB) percorreram diversas técnicas de tratamento físico-químico: precipitação
química, coagulação/floculação, adsorção com carvão ativado e reagente de Fenton,
sendo que os melhores resultados foram obtidos com o processo de
coagulação/floculação e oxidação com reagente de Fenton. Na filtração direta, a
floculação e a retenção de impurezas ocorrem no próprio filtro, aspecto que limita
sua aplicação ao tratamento de águas com baixa concentração de sólidos, entre
outras características (AMORIM et al., 2009).
Novelo et al. (2009), comparou quatro tratamentos físico-químicos para o
tratamento de lixiviado: coagulação – floculação, flotação, adsorção e oxidação
utilizando Fenton. Os processos de coagulação – floculação, que envolve a remoção
de partículas em suspenção por adição de produtos químicos (coagulantes), ambos
28
não foram eficientes. Verificou-se que lixiviado de aterros sanitários têm baixas
concentrações de sólidos em suspensão, o que explica a baixa eficiência de
remoção. O processo de adsorção pode eliminar ambos os sólidos suspensos e
dissolvidos, no entanto, o processo de adsorção é caro devido à regeneração do
carvão ativado. O processo de oxidação de Fenton foi o processo mais eficiente
entre todos os testados neste estudo.
Portanto, vários métodos de tratamento de lixiviado são propostos,
destacando-se o processo Fenton uma etapa primordial na busca de redução da
carga poluente desses efluentes.
2.3 PROCESSO FENTON
Dentre os processos oxidativos avançados, o processo Fenton tem
despertado grande interesse nos últimos anos, tendo em vista esta alta eficiência
para gerar radicais hidroxilas através da decomposição de H2O2 por Fe2+, em
condições ácidas (Equação 1) (ZAMORA et al., 2005):
H2O2 + Fe2+ → Fe3+ + OH- + HO• k1 = 76 M-1s-1 (1)
Este método fundamenta-se na geração do radical hidroxila (•OH) que tem
alto poder oxidante (E = 2,73 V) e pode promover a degradação de vários
compostos orgânicos tóxicos e persistentes, sem a necessidade de recorrer à
utilização de outros oxidantes químicos, mais enérgicos e com maior potencial de
contaminação (IGNACHEWSKI et al., 2010).
A reação de Fenton foi observada pela primeira vez por Fenton (1984) e é
baseada numa transferência de elétrons entre o H2O2 e um íon de metal, tal como o
sulfato ferroso (Fe2+), o qual atua como um catalisador. É um método econômico por
não ter necessidade de energia necessária para os dispositivos como em outros
processos oxidativos avançados (ozonizadores, lâmpadas UV, e ultrassons) (LOPEZ
et al., 2004).
29
O peróxido de hidrogênio é um oxidante eficiente, utilizado há décadas em
aplicações ambientais em todo o mundo. Ele é empregado para a geração de
radicais hidroxilas, espécie chave para a oxidação de compostos orgânicos.
Entretanto, é necessária a adição de ativadores como sais ferrosos (MORAIVA et
al., 2011).
A utilização de sais de ferro para decomposição catalítica do peróxido de
hidrogênio apresenta-se como uma solução de custo menos elevado em relação aos
outros processos oxidativos avançados, pois utiliza um catalisador de baixo custo, o
sulfato ferroso, que é resíduo de indústrias de produção de aço. Outra vantagem do
reagente de Fenton é sua maior facilidade operacional em relação aos processos de
ozonização e utilizando radiação ultravioleta (CHAMARRO et al, 2001).
Geralmente, o processo de oxidação empregando reagente de Fenton é
composto por quatro estágios (LANGE et al, 2006), que são: ajuste de pH, reação de
oxidação, neutralização e coagulação, e precipitação.
Os íons férricos formados podem decompor H2O2 cataliticamente a H2O e O2,
cujos passos são dependentes do pH, como exposto nas Equações 2 - 7, formando
também íons ferrosos e radicais (NOGUEIRA et al., 2007):
Fe3+ + H2O2 → FeOOH2+ + H+ k2 = 0,001 – 0,01 M-1s-1 (2)
FeOOH2+ → Fe2+ + HO2• (3)
Fe2+ + HO2• → Fe3+ + HO2
- k4 = 1,3 x 106 M-1s-1 (4)
Fe3+ +HO2• → Fe2+ + O2 + H+ k5 = 1,2 x 106 M-1s-1 (5)
H2O2 + •OH → HO2• + H2O k6 = 2,7 x 107 M-1s-1 (6)
Fe2+ + HO• → Fe3+ + OH- k7 = 3,2 x 108 M-1s-1 (7)
No processo Fenton, a proporção em massa de H2O2 e Fe2+ é muito
importante em termos de custo global e eficiência do processo. O excesso ou falta
de qualquer um destes dois reagentes resulta na ocorrência de reações
eliminadoras através de equações (6) e (7) (LOPEZ et al., 2004).
Conforme visto na Equação 6, o H2O2 pode também atuar como sequestrador
de radical hidroxila, formando o radical hidroperoxila (HO2•), o qual apresenta um
menor potencial de redução (Eo = 1,42 V) que •OH (Eo = 2,73 V), prejudicando,
portanto, o processo de degradação. Isto ocorre na presença de excesso de H2O2,
pois, neste caso, a concentração de Fe2+ no meio é baixa em relação à de Fe3+, uma
30
vez que a reação entre Fe3+ e H2O2 (Equação 2) é muito mais lenta que a
decomposição de H2O2 na presença de Fe2+ (Equação 1) (NOGUEIRA et al., 2007).
O pH é um dos principais fatores que limitam a performance do processo
Fenton. Ela afeta a eficiência do ferro na decomposição do peróxido de hidrogênio
(ZHANG et al., 2005).
O ajuste de pH é necessário, pois a reação deve se dar em meio ácido em
virtude de vários fatores como, por exemplo, a estabilidade dos reagentes
empregados, tanto o peróxido de hidrogênio quanto os íons ferrosos são mais
estáveis em pH ácido evitando a precipitação do ferro na forma de hidróxidos
insolúveis (Fe(OH)3) (LANGE et al., 2006).
De acordo com Nogueira et al. (2007), abaixo de pH 2,0, a velocidade de
degradação diminui apesar das espécies de Fe permanecerem solúveis, pois altas
concentrações de íon H+ podem sequestrar radicais hidroxilas, como se observa na
Equação 8:
•OH + H+ + e- → H2O k7 = 7 x 109 M-1s-1 (8)
Valores de pH até 4,0 são considerados como ideais para as reações do tipo
Fenton, uma vez que valores de pH mais alto podem diminuir a eficiência de
oxidação do reagente de Fenton, devido à formação de Fe(OH)3 (NEYENS e
BAEYENS, 2003).
Em relação ao pH de coagulação, o ideal é um pH alcalino, no qual o pH 8, de
acordo com a literatura (Deng, 2007; Zhang et al., 2005; Wu et al., 2010; entre
outros) é o mais utilizado. Acontece a coagulação porque em pH alcalino ocorre a
precipitação do Fe3+, como se verifica na Equação 9:
Fe3+ + 3OH- → Fe(OH)3(s) (9)
Esta espécie, Fe(OH)3, decompõe cataliticamente o peróxido de hidrogênio
em oxigênio e água, impedindo a formação dos radicais hidroxila. Além desse efeito,
a precipitação do ferro na forma de hidróxido diminui a quantidade de catalisador
disponível para a produção destes radicais (SILVA, 2009).
31
A coagulação/floculação – que apresenta relação direta com o desempenho
da sedimentação – objetiva a aglomeração de impurezas, que se encontram em
suspensão e dissolvidas, em partículas maiores que possam ser removidas por
sedimentação ou filtração. Este fenômeno de aglomeração ocorre pela neutralização
das forças elétricas superficiais, anulação das forças repulsivas (coagulação) e
aglomeração dos colóides “descarregados”, até a formação de flocos que
sedimentam a uma velocidade adequada. Esta aglomeração é facilitada pela
agitação suave, porém, suficiente para facilitar o contato dos flocos uns com os
outros (GIRARDI, 2009).
A eficiência da coagulação química-floculação-sedimentação depende das
características do líquido a ser tratado e sofre os efeitos do tipo e da dosagem de
coagulante utilizados, do pH de coagulação, do tempo e do gradiente de velocidade
de mistura rápida e de floculação, entre outros (DI BERNARDO et al., 2005).
A coagulação química é realizada, geralmente, com a adição de um sal à
base de ferro ou alumínio. O Teste de Jarro é ainda o ensaio mais largamente
utilizado no controle da coagulação/floculação. Estes ensaios devem reproduzir, da
melhor maneira possível, as condições de projeto da coagulação/floculação, no que
diz respeito ao tempo de mistura e velocidade de agitação. O equipamento do “Jar
Test” pode realizar até seis testes ao mesmo tempo, o que possibilita uma
comparação imediata e avaliação da melhor dosagem de coagulante e floculante a
ser usada no processo, podendo-se ainda considerar o tempo de decantação e a
qualidade do líquido clarificado (SILVA, 2009).
Então, dentre os fatores que influenciam no desempenho do processo Fenton,
destacam-se: dosagem dos reagentes, relação entre a dosagem de oxidante e
catalisador, tipo de catalisador, tempo de reação e pH do meio.
Umar et al. (2010), avaliaram as tendências no uso de Fenton , eletro-Fenton
e foto-Fenton para o tratamento do lixiviado. A reação de Fenton provou ser uma
das melhores técnicas para o tratamento de lixiviados do aterro devido às suas
vantagens ambientais e econômicas. O reagente de Fenton foi utilizado com
sucesso para mineralizar ampla gama de componentes orgânicos presentes no
lixiviado, particularmente, aqueles recalcitrantes à degradação biológica.
Xie et al. (2010), estudaram uma série de processos por biofiltro e oxidação
com reagente de Fenton para o tratamento de lixiviado de aterro estabilizado. A
condição ideal para a oxidação de Fenton foi selecionado para ser um pH inicial 5,
32
uma dose de 0,01 e 0,02 mol.L-1 de FeSO4 e H2O2, respectivamente, e uma duração
de 3 horas. A remoção de DQO chegou a 58,6 %, e a razão DBO5/DQO foi gerado
entre 0,05 e 0,20. O tratamento subsequente por um biofiltro embalado com escória
reduz a DQO e o nitrogênio amoniacal para menos de 100 e 25 mg/L,
respectivamente. Um experimento em escala piloto realizado in situ demonstra que
esta série de processos exibe uma alta eficiência na remoção de poluentes do
lixiviado maduro, e é viável para a aplicação.
Salem et al. (2012), avaliaram a ozonização combinada ao processo de
Fenton (O3/H2O2/Fe2+), no tratamento do lixiviado de aterro estabilizado. A eficácia
da razão molar do reagente de Fenton, a concentração dos reagentes de Fenton, a
variação do pH, e o tempo de reação foram avaliados sob condições operacionais
ideais. Durante 90 minutos de ozonização utilizando uma razão molar [H2O2]/[Fe2+]
de 1, a uma concentração de 0,05 mol/L de H2O2 e 0,05 mol/L de Fe2+ com um pH 7,
foram encontrados remoções de DQO, cor e nitrogênio amoniacal de 65 %, 98 % e
12 %, respectivamente. A remoção máxima de nitrogênio amoniacal foi de 19% em
150 min. Para avaliar a eficácia, os resultados obtidos no tratamento de lixiviados
estabilizados foram comparados aos obtidos a partir de outros processos de
tratamento, tais como ozônio isoladamente; a reação de Fenton isoladamente; bem
como o combinado de Fenton e ozônio. O método combinado (O3/H2O2/Fe2+)
alcançou maiores eficiências para as remoções de DQO, cor e nitrogênio amoniacal
em comparação a outras aplicações estudadas.
Lak et al. (2012), analisaram a eficácia do processo de Fenton no tratamento
de lixiviados de aterros municipais, como pré ou pós- tratamento. Verificou-se que a
interação inicial entre o pH e a dosagem de Fe2+ tem um efeito significativo na
remoção de DQO. Embora, a razão molar [H2O2]/[Fe2+] ótima fosse independente da
dosagem do íon ferroso. As condições ótimas para a máxima remoção de DQO com
50,76 % para os parâmetros de pH inicial, razão molar [H2O2]/[Fe2+], dosagem Fe2+,
pH de coagulação e tempo de oxidação foram encontrados: 5,8, 8,0, 22,5 mg/L, 8,7
e 30 min, respectivamente .
Gotvajn et al. (2011), avaliaram o tratamento oxidativo utilizando o processo
Fenton para lixiviado de aterro municipal como uma alternativa para processo
biológico. A oxidação foi realizada em diferentes proporções molares
(M(Fe2+)/M(H2O2) foi 1/1; 1/3.3; 1/6.6 e 1/13.3) e várias temperaturas (20 - 45 °C),
assegurando uma boa remoção de compostos orgânicos (80 % de DQO), bem como
33
outros poluentes e toxicidade ligeiramente reduzida, mas os limites de efluentes nem
sempre foram atendidos. Concluíram, então, que o processo Fenton não poderia
substituir o SBR (reator em batelada sequencial) em uma estação de tratamento, no
entanto, pode ser uma opção viável para o pré-tratamento do lixiviado.
Kochany e Lipczynska-Kochany (2009) fizeram um estudo comparativo entre
dois métodos de pré-tratamento para o lixiviado: a precipitação de estruvita, usando
aeração com H3PO4, e a oxidação por processo Fenton. A precipitação de estruvita
utilizou um elevado teor de magnésio (172 mg.L-1); e para o tratamento de Fenton,
uma alta concentração de ferro (56 mg.L-1). A precipitação de estruvita (H3PO4, 700
mg.L-1) removeu 36 % de nitrogênio amoniacal e 24 % de DQO solúvel. O
tratamento de Fenton (a pH 3,5) com 650 mg.L-1 de H2O2 removeu 66% de DQO
solúvel. A razão DBO5/DQOs aumentou de 0,63 (lixiviados bruto) a 0,82 (estruvita) e
0,88 (Fenton). A estimativa de custos no total (capital e operacional) para o
tratamento de lixiviados indicou que a aeração com precipitação de estruvita seguida
de tratamento biológico, seria a opção preferida.
Deng (2007) avaliou a remoção física e oxidativa de compostos orgânicos de
lixiviado maduro de aterro sanitário municipal, utilizando o reagente de Fenton. Em
seu experimento, obteve uma remoção de DQO de 61% a partir de uma DQO inicial de
1295 mg.L-1, resultado obtido com um pH de oxidação 3, razão molar [H2O2]/[Fe2+]
3,240 mM de H2O2, pH de coagulação 8, tempo de floculação de 20 min, adição do
reagente de Fenton dividido em 6 etapas e um tempo de sedimentação de 90 min. O
diferencial de seu experimento é que o lixiviado bruto foi filtrado para manter a
uniformidade da amostra e, após a floculação, a amostra foi submetida a
aquecimento em banho-maria durante 30 min a 50°C para remover qualquer resíduo
de H2O2 em solução.
Wu et al. (2010) analisaram a modelagem das propriedades do processo
Fenton para o tratamento de lixiviados de aterros, avaliando a remoção física e
oxidativa utilizando a metodologia de superfície de resposta. Os pesquisadores
avaliaram e otimizaram os efeitos interativos de três variáveis operacionais: pH
inicial e doses de H2O2 e Fe2+. Comprovou-se que o pH inicial, dosagem de H2O2 e
Fe2+ teve efeitos significativos na remoção de DQO total, mineralização e remoção
de substâncias húmicas devido aos seus respectivos efeitos sobre a remoção de
oxidação e coagulação. Os resultados indicaram as condições ótimas: 3,64 de pH
inicial, com 100 mM de Fe2+ e 240 mM de H2O2 e um pH de coagulação 8. A
34
remoção de DQO total, DQO de oxidação e coagulação, mineralização, remoção de
substâncias húmicas foram de 71,81 %, 46,22 %, 25,80 %, 63,81 %, 91,53 %,
respectivamente.
Cortez et al. (2010) analisaram a oxidação do processo Fenton como pós-
tratamento de lixiviados dos aterros municipais estabilizados. O efeito de vários
parâmetros, tais como: razão molar [H2O2]/[Fe2+], dosagem de Fe2+, pH inicial e
tempo de oxidação, foi estudado. Uma razão molar [H2O2]/[Fe2+] 3, uma dosagem de
Fe2+ 4 mmol.L-1, pH 3, e um tempo de oxidação de 40 min foram encontrados para
alcançar melhores performances de oxidação. Nessas condições favoráveis, as
remoção de DQO foi de 60,9% e 31,1% para DQO inicial de 93 e 743 mg.L-1,
respectivamente (lixiviado diluído e não diluído). A oxidação do processo Fenton
também apresentou resultados positivos para a remoção de cor.
35
3 MATERIAL E MÉTODOS
3.1 LOCAL DO EXPERIMENTO
O sistema experimental foi monitorado nas dependências da Estação
Experimental de Tratamentos Biológicos de Esgotos Sanitários (EXTRABES) da
Universidade Estadual da Paraíba, localizada na cidade de Campina Grande-PB,
situada na zona do Agreste do Estado da Paraíba, Brasil.
3.2 LIXIVIADO
O lixiviado foi coletado do aterro sanitário localizado no Engenho Mussuré,
Distrito Industrial da região metropolitana de João Pessoa-PB, a 5 km da BR-101,
onde recebem os resíduos do Consórcio de Desenvolvimento Intermunicipal da
Região Metropolitana, constituído pelas cidades: Santa Rita, Bayeux, Cabedelo,
Lucena, Conde, Cruz do Espírito Santo e João Pessoa. O lixiviado coletado foi
transportado em caminhões tanques para as dependências da EXTRABES e
armazenado em reservatórios de PVC.
3.3 ENSAIOS DE OXIDAÇÃO, COAGULAÇÃO/FLOCULAÇÃO E SEDIMENTAÇÃO
Foram realizados ensaios de oxidação, coagulação/floculação e
sedimentação para avaliar a influência da dosagem do reagente de Fenton, razão
molar H2O2/Fe2+, pH de oxidação, tempo de oxidação, tempo de floculação e tempo
de sedimentação. Para estas determinações, o trabalho foi dividido em sete etapas e
o fluxograma da metodologia está apresentado na Figura 2.
36
Figura 2. Fluxograma da metodologia utilizada no tratamento do lixiviado.
Todas as etapas foram submetidas à seguinte metodologia: para cada jarro,
adicionou-se o lixiviado, o sulfato ferroso (FeSO4.7H2O) e o peróxido de hidrogênio
(H2O2) (colocado lentamente devido à formação de espuma) e ajustou-se o pH de
oxidação com HCl. Sob agitação mecânica (400 rpm) e após 10 segundos de
mistura rápida, foi iniciada a contagem do tempo de oxidação. Após a oxidação,
adicionou-se o agente alcalinizante (NaOH) até pH 8,0, seguido de um tempo de
mistura rápida de 10 segundos (400 rpm). Esperou-se, então, o tempo de floculação
(40 rpm) e, posteriormente, o tempo de sedimentação. Foi coletada uma amostra e
Lixiviado Bruto
Adiciona-se Reagente de Fenton
Ajusta-se o pH com HCl
Tempo de oxidação
Ajusta-se o pH até 8,0 com NaOH
Tempo de floculação
Tempo de sedimentação
Análises
ETAPA I - Definição da dosagem do reagente de Fenton (Fe
2+: 1, 2, 3, 4, 5, 6, 8 e 12 g/L).
ETAPA II – Definição da razão molar H2O2/Fe2+
(1, 2, 3, 6, 9 e 12).
ETAPA III – Definição do pH de oxidação (2, 3 e 4).
ETAPA IV – Definição do tempo de oxidação (5, 10, 15, 20 e 30 min).
ETAPA V – Definição do tempo de floculação (10, 20 e 30 min).
ETAPA VI – Definição do tempo de sedimentação (10, 15, 20 e 25 min).
37
realizaram-se as análises de acordo com os métodos preconizados por APHA
(2005). Os parâmetros de controle que foram utilizados se apresentam na Tabela 3.
Tabela 3. Parâmetros de controle e os respectivos valores que foram utilizados nos ensaios de oxidação, coagulação/floculação e sedimentação.
PARÂMETRO VALOR
Tempo de Mistura rápida 10 segundos
Gradiente médio de mistura rápida 1000 s-1
Gradiente médio de oxidação 1000 s-1
Gradiente médio de floculação 30 s-1
pH de coagulação 8,0
Para realização dos ensaios, foi utilizado um equipamento de Jar test da marca
PoliControl, apto a conferir gradientes de velocidade máximos de 1000 s-1 (Figura 3).
Figura 3. Jar Test da marca PoliControl, apto a conferir gradientes de velocidade máximos de 1000 s
-1.
Na Etapa I, fixou-se a razão molar [H2O2]/[Fe2+] 3, devido a vários resultados
encontrados na literatura com esta razão molar, evidenciados nos trabalhos de Deng
(2007), Cortez et al. (2010), Zhang et al. (2006), entre outros.
Também foi fixado o pH de oxidação 2 nas Etapas I e II, uma vez que este
valor é o limite mínimo; pois, de acordo com Nogueira et al. (2007), abaixo de pH 2,0
a velocidade de degradação também diminui, apesar das espécies de Fe
permanecerem solúveis, já que altas concentrações de íon H+ podem sequestrar
radicais hidroxilas.
38
Com relação ao pH de coagulação, foi fixado o pH 8 em todas as etapas,
porque o pH ideal para a coagulação é um pH alcalino, na qual o pH 8 de acordo
com a literatura (Deng (2007), Zhang et al. (2005), Wu et al. (2010), entre outros) é o
mais utilizado.
Nas Etapas I, II e III também foi fixado o tempo de oxidação de 30 min e o
tempo de floculação de 20 min (Etapa IV), em virtude de vários resultados
encontrados com estes tempos, assim como nos trabalhos de Lange et al. (2006),
Zhang et al. (2005), Lak et al. (2012), Deng (2007).
Ao final de cada etapa definiu-se o melhor resultado com um tratamento
estatístico, e cada valor adquirido desse resultado foi utilizado nas etapas
posteriores.
3.3.1 ETAPA I – DEFINIÇÃO DA DOSAGEM DO REAGENTE DE FENTON
Metodologia adotada para realização do experimento: para cada jarro do Jar
Test adicionou-se 1 L de lixiviado, peróxido de hidrogênio (adicionou-se lentamente
devido à formação de espuma – cerca de 25 mL) e sulfato ferroso heptahidratado
(FeSO4.7H2O). Ajustou-se o pH até 2,0 com HCl (foram realizadas curvas de
titulação para saber a quantidade de HCl a ser adicionada). Sob agitação mecânica
a 400 rpm, esperaram-se os 10 segundos de mistura rápida mais 30 minutos do
tempo de oxidação. Após este tempo, adicionou-se o NaOH até o pH 8 (foram
realizadas curvas de titulação para saber a quantidade de NaOH a ser adicionado),
começando o processo de coagulação/floculação. Sob agitação mecânica a 400 rpm
esperaram-se os 10 segundos de mistura rápida e, automaticamente, sob agitação
mecânica a 40 rpm, o tempo de floculação de 20 min. Por fim, após 10 min de
sedimentação, coletou-se uma amostra de 50 mL de cada jarro (para cada dosagem
foram realizados 12 ensaios) a fim de submetê-las à centrifugação (5 min a 3400
rpm). Em seguida, análises de DQO remanescente e cor verdadeira remanescente
do lixiviado tratado e do lixiviado bruto foram realizadas.
As dosagens que foram testadas de Fe2+ e de H2O2 são apresentadas na
Tabela 4.
39
Tabela 4. Dosagens de Fe2+
e de H2O2 que foram testadas na Etapa I.
DOSAGEM DE Fe2+
- g.L-1 DOSAGEM DE H2O2 - g.L
-1
1 1,83
2 6,65
3 5,48
4 7,31
5 9,13
6 10,96
8 14,61
12 21,92
Nesta Etapa foi fixada a razão molar [H2O2]/[Fe2+] em 3, então, a dosagem de
peróxido de hidrogênio é igual a três vezes o requerido na estequiometria da reação
do reagente de Fenton (1). Exemplificando, tem-se: 1 mol de Fe2+ reage com 1 mol
de H2O2 (sendo a relação de 34,02/55,85). Sendo assim, uma dosagem de 1
gFe2+.L-1 corresponde a 1,83 g.L-1 de H2O2 (3 x 34,02 / 55,85). Seguiu-se o mesmo
raciocínio com as demais dosagens.
3.3.2 ETAPA II - DEFINIÇÃO DA RAZÃO MOLAR [H2O2]/[Fe2+]
Esta etapa consistiu na determinação da razão molar [H2O2]/[Fe2+] a partir da
melhor dosagem de Fe2+ definido na Etapa I, ou seja, fixou-se a concentração de
Fe2+ encontrado na Etapa I e variou-se a concentração do H2O2 de acordo com a
razão molar. A metodologia foi a mesma citada na Etapa I; e as razões molares
verificadas foram 1, 2, 3, 6, 9 e 12.
3.3.3 ETAPA III – DEFINIÇÃO DO pH DE OXIDAÇÃO
A finalidade dessa etapa foi determinar o pH de oxidação a partir da dosagem
do reagente de Fenton, definido na Etapa I; e da razão molar [H2O2]/[Fe2+], definida
40
na Etapa II. Seguiu-se a mesma metodologia citada na Etapa I, com a qual foram
analisados, na presente etapa, o pH 2, 3 e 4.
3.3.4 ETAPA IV – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE OXIDAÇÃO
Após definido o pH de oxidação, foram realizados ensaios com os seguintes
tempos de oxidação (min): 5, 10, 15, 20 e 30.
Seguiu-se a mesma metodologia citada na Etapa I, exceto, o tempo de
oxidação. Todos os ensaios foram feitos com a dosagem do reagente de Fenton
definido na Etapa I; razão molar [H2O2]/[Fe2+] encontrada na Etapa II; e o pH de
oxidação encontrado na Etapa III.
3.3.5 ETAPA V – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE FLOCULAÇÃO
Nesta etapa consistiu a definição do tempo de floculação, em que foram
analisados os tempos de 10, 20 e 30 min.
Os ensaios foram realizados seguindo a mesma metodologia citada na Etapa
I, substituindo a dosagem do reagente de Fenton definido na Etapa I, a razão molar
[H2O2]/[Fe2+] pela encontrada na Etapa II, o pH de oxidação encontrado na Etapa III
e o tempo de oxidação encontrado na Etapa IV.
3.3.6 ETAPA VI – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE SEDIMENTAÇÃO
Esta etapa teve por objetivo a definição do tempo de sedimentação, na qual,
foram analisados os tempos de 10, 15, 20 e 25 min.
Consiste na etapa final de definição dos valores deste trabalho. Logo, seguiu
a mesma metodologia citada na Etapa I, sendo os melhores valores encontrados
nas Etapas anteriores: dosagem de Fe2+ e razão molar [H2O2]/[Fe2+] encontrados
41
nas Etapas I e II; o pH de oxidação encontrado na Etapa III; o tempo de oxidação
encontrado na Etapa IV; e o tempo de floculação encontrado na Etapa V.
3.3.7 ETAPA VII – TRATAMENTO DO LIXIVIADO COM PARÂMETROS
OTIMIZADOS
Após a definição dos melhores resultados (dosagem do reagente de Fenton,
razão molar [H2O2]/[Fe2+], pH de oxidação, tempo de oxidação, tempo de floculação
e tempo de sedimentação), o lixiviado tratado com estes melhores resultados foi
submetido a análises para a sua caracterização; e os seus parâmetros físicos e
químicos que foram analisados estão apresentados na Tabela 5. Foram utilizados os
métodos preconizados por APHA (2005).
Tabela 5. Parâmetros que foram analisados e suas respectivas referências (APHA, 2005).
PARÂMETRO REFERÊNCIA
Cor verdadeira (uH) 2120 – C
DQO (mg O2.L-1
) 5220 – C
Sólidos Totais e Frações (mg.L-1
) 2540 – B
Nitrogênio amoniacal (mg N-NH3.L-1
) 4500 N-NH3 – B
Nitrato (mg N-NO3-.L
-1) 4500 N-NO3
- – B
Nitrito (mg N-NO2-.L
-1) 4500 N-NO2
- – B
Fósforo e Frações (mg P.L-1
) 4500 P – E
Ferro (mg Fe.L-1
) 3500 Fe – B
3.4 TRATAMENTO ESTATÍSTICO DOS DADOS
Os dados obtidos durante o monitoramento do sistema experimental foram
tratados com ferramentas estatísticas. Para os parâmetros físico-químicos, realizou-
se comparação múltipla das médias através de análise de variância (ANOVA), no
intervalo de confiança de 95%. A hipótese nula (H0) foi a não existência de
42
diferenças significativas entre as médias, ou seja, se o valor da probabilidade
calculada (p) for menor que 0,05 (p0); ou se Fcalculado for maior que o Fcrítico, rejeita-se
H0; caso contrário, aceita-se H0. Em caso de diferença significativa, foi utilizado o
método GT-2, método gráfico para identificar diferenças significativas entre os
tratamentos para a definição dos melhores resultados, conforme Sokal e Rohlf
(1981).
43
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 ETAPA I – DEFINIÇÃO DA DOSAGEM DO REAGENTE DE FENTON
A Tabela 6 apresenta os resultados para DQO remanescente e cor verdadeira
remanescente do lixiviado tratado, referente à definição da dosagem do reagente de
Fenton. O lixiviado bruto apresentava uma DQO de 16,3 gO2.L-1 e cor verdadeira
remanescente de 8675 uH.
Tabela 6. Resultados referentes à definição da dosagem do reagente de Fenton (ETAPA I).
DQO COR
Dosagem Fe
2+ (g/L)
N° de repetições
Xi – Xs (gO2/L)
Ẋ (gO2/L)
s CV (%)
Xi –Xs
(uH)
Ẋ (uH)
s CV (%)
1 12 9,7 – 11,2 10,4 192,1 1,8 915 – 1575 1168 192,1 16,4
2 12 8,6 – 10,8 9,8 206,9 2,1 694 – 1292 914 206,9 22,6
3 12 7,6 – 9,5 8,7 108,6 1,2 669 – 1009 804 108,6 13,5
4 12 6,5 – 8,4 7,6 292,8 3,9 783 – 1707 1135 292,8 25,8
5 12 5,6 – 7,0 6,0 96,5 1,6 164 – 496 303 96,5 31,8
6 12 5,5 – 7,0 6,5 185,8 2,8 311 – 896 582 185,8 31,9
8 12 3,7 – 6,5 5,0 82,4 1,7 179 – 481 273 82,4 30,2
12 12 0,9 – 2,7 2,1 119,4 5,5 224 - 613 401 119,4 29,8
(Xi: menor valor; Xs: maior valor; Ẋ: média; s: desvio-padrão; CV: coeficiente de variação de Pearson)
Observa-se na Tabela 6, para a DQO remanescente, a variação dos valores
para as dosagens de 4 g.L-1 e 12 g.L-1 de Fe2+, apresentando coeficientes de
variação de Pearson (CV) mais pronunciados que as outras dosagens analisadas:
3,9% e 5,5%, repectivamente. Para a cor verdadeira remanescente, percebe-se a
variação dos valores, principalmente, para as dosagens 5 g.L-1 (31,8%) e 6 g.L-1
(31,9%). Os valores do CV para as outras dosagens foram inferiores, apresentando
menor grau de dispersão.
Verifica-se, também, redução na DQO remanescente de acordo com o
aumento da concentração de Fe2+. De acordo com Villa et al. (2007), o aumento da
44
concentração de ferro aumenta a velocidade da reação de Fenton, fazendo com que
a concentração de H2O2 diminua rapidamente minimizando o sequestro de radicais
hidroxilas.
Utilizando comparação múltipla das médias, através de análise de variância
(ANOVA), foi verificado que houve diferença significativa tanto em relação à DQO
remanescente (Fcal = 237,42; Fcrítico = 2,11) quanto à cor verdadeira remanescente
(Fcal = 51,47; Fcrítico = 2,11), sendo necessário aplicar o método gráfico GT-2,
conforme Sokal e Rohlf (1981), para demonstrar em que ocorreram as diferenças
significativas. Na Figura 4 apresenta-se o gráfico GT-2 para os resultados de DQO
remanescente.
Figura 4. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2/L) na Etapa I.
Percebe-se, na figura 4, que a dosagem de 12 gFe2+.L-1 removeu maior
quantidade de matéria orgânica, correspondente a 87%. A Figura 5 apresenta o
gráfico GT-2 para os resultados de cor verdadeira remanescente.
45
Figura 5. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira remanescente (uH) na Etapa I.
Em relação à cor verdadeira remanescente (Figura 5), pode-se notar que a
dosagem de 8 gFe2+.L-1 foi a que obteve uma maior remoção de cor verdadeira
(97%), no entanto, não apresenta diferença significativa com as dosagens 5 e 12
gFe2+.L-1.
Logo, foi definida a dosagem de Fe2+ de 5 g.L-1 para ser utilizada durante as
etapas seguintes, por ser a menor dosagem dentre as que obteve maior remoção de
cor verdadeira. A DQO remanescente após a oxidação, coagulação/floculação e
sedimentação foi reduzida de 16,3 gO2.L-1 para 6,0 gO2.L
-1, e a cor verdadeira
remanescente de 8675 uH para 303 uH, apresentando percentuais de remoção de
63% e 96,5%, respectivamente.
Deng (2007) avaliou a remoção física e oxidativa dos compostos orgânicos de
lixiviado de aterro municipal estabilizado, utilizando o processo Fenton, no qual, se
obteve uma remoção de DQO de 61% com a dosagem de 4,5 gFe2+.L-1 e razão
molar [H2O2]/[Fe2+] 3. Observou-se uma dosagem de Fe2+ menor com uma remoção
de DQO próxima à encontrada neste trabalho. Tal resultado pode ser possivelmente
explicado, já que em seu trabalho o tempo de oxidação foi de 9 horas e a adição do
reagente de Fenton foi gradual (6 etapas), no qual, segundo o autor, o efeito positivo
da adição gradual de H2O2 pode ser por causa de uma redução da alta concentração
de H2O2, impedindo que o H2O2 sequestre os radicais hidroxilas.
Kochany e Lipczynska-Kochany (2009) também encontraram a concentração
de 5 gFe2+.L-1 como a melhor dosagem, com uma remoção de 66% de DQO. Esta
46
remoção foi obtida com uma razão molar [H2O2]/[Fe2+] 19 e pH de oxidação 3,5,
sendo, possivelmente, a explicação de uma maior remoção de DQO quando
comparada à encontrada nesta etapa.
4.2 ETAPA II - DEFINIÇÃO DA RAZÃO MOLAR [H2O2]/[Fe2+]
A Tabela 7 mostra os resultados para DQO remanescente e cor verdadeira
remanescente do lixiviado tratado, referentes à definição da razão molar H2O2/Fe2+.
O lixiviado bruto apresentava uma DQO de 14,6 gO2.L-1 e cor verdadeira
remanescente de 8562 uH.
Tabela 7. Resultados referentes à definição da razão molar [H2O2]/[Fe2+
] (ETAPA II).
DQO COR
Razão Molar
[H2O2]/[Fe2+
]
N° de repetições
Xi – Xs (gO2/L)
Ẋ (gO2/L)
s CV (%)
Xi – Xs (uH)
Ẋ (uH)
s CV (%)
1 12 4,5 – 5,7 5,2 358,5 6,9 1009 – 1678 1208 220,9 18,3
2 12 5,4 – 8,9 6,4 1364,8 21,2 637 – 1494 1072 372,5 34,7
3 12 5,6 – 7,0 6,0 506,5 8,4 164 – 443 294 81,4 27,7
6 12 3,6 – 6,8 5,4 998 18,4 157 – 477 372 110,8 29,8
9 12 1,6 – 4,2 3,0 943,7 31,3 202 – 696 454 217 47,8
12 12 2,0 – 4,7 3,4 791,7 23,2 519 – 839 639 100,7 15,7
(Xi: menor valor; Xs: maior valor; Ẋ: média; s: desvio-padrão; CV: coeficiente de variação).
Observam-se os dados da Tabela 7 para a DQO remanescente, e, também,
para a cor verdadeira remanescente, é evidente a variação dos valores para a razão
molar [H2O2]/[Fe2+] 9, apresentando coeficientes de variação de Pearson (CV) mais
pronunciados que as outras razões molares analisadas, 31,3% e 47,8%,
respectivamente.
No que concerne à cor verdadeira remanescente, percebe-se uma alta
remoção quando a razão molar aumenta de 2 para 3; e para as razões molares
acima de 3, observa-se que de acordo com a proporção que a razão molar aumenta,
a cor vai aumentando e, consequentemente, a remoção vai diminuindo. Umar et al.
(2010) descreve em seu trabalho que uma dose reduzida de H2O2 não gera os
radicais hidroxilas suficientes para atingir completa mineralização. Dosagens mais
47
elevadas de H2O2, geralmente, resultam em um aumento da degradação, embora a
eficácia de H2O2 seja reduzida quando a sua a dosagem é aumentada para além de
certo ponto, em razão da formação de compostos orgânicos que são difíceis de
serem oxidados.
De acordo com a ANOVA, foi verificado que houve diferença significativa
tanto em relação à DQO remanescente (Fcal = 28,09; Fcrítico = 2,35) quanto à cor
verdadeira remanescente (Fcal = 39,79; Fcrítico = 2,35), sendo necessário aplicar o
método gráfico GT-2 para evidenciar em que ocorreram as diferenças significativas,
conforme as Figuras 6 e 7.
Figura 6. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2/L) na Etapa II.
Verifica-se, na Figura 6, que as razões molares 1, 2, 3 e 6 não apresentam
diferenças significativas entre si, mas todas apresentaram diferenças significativas
das razões molares 9 e 12. Porém, as razões molares 9 e 12 não apresentam
diferenças significativas entre si e foram as que removeram uma maior quantidade
de matéria orgânica.
Na Figura 7, nota-se que as razões molares 3, 6, 9 e 6, 9, 12 não
apresentaram diferenças significativas entre si e obtiveram os melhores resultados
com relação à remoção de cor verdadeira remanescente.
48
Figura 7. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira remanescente (uH) na Etapa II.
Foi definida a razão molar [H2O2]/[Fe2+] 9 a ser utilizada durante as etapas
seguintes de tratamento, por se tratar da menor dosagem que removeu uma maior
quantidade de matéria orgânica. A DQO remanescente foi reduzida de 14,6 gO2.L-1
para 3,0 gO2.L-1 e cor verdadeira remanescente de 8562 uH para 454 uH,
apresentando percentuais de remoção de 79% e 95%, respectivamente.
4.3 ETAPA III – DEFINIÇÃO DO pH DE OXIDAÇÃO
A Tabela 8 apresenta os resultados para DQO remanescente e cor
verdadeira remanescente do lixiviado tratado, referente à definição do pH de
oxidação. O lixiviado bruto apresentava uma DQO de 14,6 gO2.L-1 e cor verdadeira
remanescente de 8562 uH.
49
Tabela 8. Resultados referentes à definição do pH de oxidação (ETAPA III).
DQO COR
pH N° de repetições
Xi – Xs (gO2/L)
Ẋ (gO2/L)
s CV (%)
Xi – Xs (uH)
Ẋ (uH)
s CV (%)
2 12 1,6 – 4,2 3,0 943,7 31,3 202 – 696 454 217 47,8
3 12 8,6 – 10,9 9,9 747,3 7,5 577 – 796 646 59,6 9,2
4 12 4,0 – 9,6 7,0 2003,9 28,4 524 – 743 637 80,4 12,6
(Xi: menor valor; Xs: maior valor; Ẋ: média; s: desvio-padrão; CV: coeficiente de variação).
Na Tabela 8 observa-se, para a DQO remanescente e cor verdadeira
remanescente, a variação dos valores para o pH 2, apresentando coeficientes de
variação de Pearson (CV) mais acentuado que os outros pH analisados: 31,3% e
47,8%, respectivamente.
A cor verdadeira remanescente apresentou diferenças significativas, de
acordo com a ANOVA (Fcal = 7,42; Fcrítico = 3,28), e a DQO remanescente também
(Fcal = 78,91; Fcrítico = 3,28), sendo necessário aplicar o método gráfico GT-2 para
demonstrar em que ocorreram as diferenças significativas, conforme as Figuras 8 e
9.
Figura 8. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira remanescente (uH) na Etapa III.
50
Figura 9. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2/L) na Etapa III.
Percebe-se nas Figuras 8 e 9, com pH igual a 2, que foi propiciada maior
remoção de cor verdadeira e matéria orgânica. A DQO remanescente foi reduzida de
14,6 gO2.L-1 para 3,0 gO2.L
-1 e cor verdadeira remanescente de 8562 uH para 454
uH, apresentado percentuais de remoção de 79% e 95%, respectivamente. Este
resultado pode estar relacionado a uma maior precipitação de substâncias húmicas
em pH baixo, de acordo com Silva et al. (2006), que em seu experimento estudaram
a influência do pH inicial no tratamento do lixiviado, utilizando processo Fenton, no
qual, analisaram o pH 2, 3 e 4 e obtiveram com o pH 2 as melhores remoções.
Nesta etapa foi observado que o ferro e o peróxido de hidrogênio acidificam o
lixiviado, visto que foi constatada a redução significativa de pH de 8,53 para 3,98,
apenas com a adição do ferro e do peróxido de hidrogênio, reduzindo o custo com
ácido para diminuição de pH. A redução do pH para 3,98 foi o principal motivo deste
trabalho ter variado o pH até 4. Goi et al. (2010), estudaram o tratamento do lixiviado
bruto com reagente de Fenton, sem pré-ajuste de pH, e descobriram que a
necessidade de acidificação direta durante o tratamento pode ser evitada com o
aumento da dosagem do H2O2. Em seu experimento, o pH diminuiu 8,1 para 2,75
quando ambos, H2O2 e Fe2+, foram adicionados.
51
4.4 ETAPA IV – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE OXIDAÇÃO
Foi definido nesta etapa o tempo de oxidação, para o qual, foram analisados
os tempos de 5, 10, 15, 20 e 30 min. A Tabela 9 expõe os resultados para DQO
remanescente e cor verdadeira remanescente do lixiviado tratado, referente à
definição do tempo de oxidação. O lixiviado bruto apresentava uma DQO de 18,7
gO2.L-1 e cor verdadeira remanescente de 6525 uH.
Tabela 9. Resultados referentes à definição do tempo de oxidação (ETAPA IV).
DQO COR
Tempo de Oxidação
(min)
N° de repetições
Xi – Xs (gO2/L)
Ẋ (gO2/L)
s CV (%)
Xi – Xs (uH)
Ẋ (uH)
s CV (%)
5 12 6,0 – 15,2 12,1 3545,5 29,3 726 - 1122 882 145,4 16,5
10 12 8,9 – 12,8 11,0 1508,7 13,7 613 – 1084 870 156,2 17,9
15 12 9,4 – 13,6 11,0 1499,7 13,8 500 – 1386 913 383,5 42
20 12 4,1 – 7,9 6,1 1544,2 25,5 519 – 1028 722 181,5 25,1
30 12 1,6 – 4,2 3,0 943,7 31,3 202 – 696 454 217 47,8
(Xi: menor valor; Xs: maior valor; Ẋ: média; s: desvio-padrão; CV: coeficiente de variação).
Constata-se, na Tabela 9, a variação dos valores para o tempo de oxidação
de 30 min com relação à DQO remanescente e também para a cor verdadeira
remanescente, apresentando coeficientes de variação de Pearson (CV) mais
acentuado que os outros tempos analisados: 31,3% e 47,8%, respectivamente.
Verifica-se, também, uma maior remoção de DQO com o aumento do tempo
de oxidação. De acordo com Moraiva (2010) a interação entre a quantidade de H2O2
e tempo de reação aumenta a probabilidade de geração de radicais hidroxilas em
função de um maior tempo de exposição contribuindo assim positivamente para a
eficiência do tratamento.
De acordo com a ANOVA, houve diferença significativa tanto em relação à
DQO remanescente (Fcal = 44,69; Fcrítico = 2,54) quanto à cor verdadeira
remanescente (Fcal = 7,99; Fcrítico = 2,54), sendo necessário aplicar o método gráfico
GT-2 para evidenciar em que ocorreram essas diferenças significativas, segundo as
Figuras 10 e 11.
52
Figura 10. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira remanescente (uH) na Etapa IV.
Observa-se, na Figura 10, que o tempo de 30 min de oxidação apresentou
uma melhor remoção de cor, sendo que este tempo não apresenta diferença
significativa com o tempo de 20 min de oxidação.
Na Figura 11, o tempo de 30 minutos também foi o que removeu uma maior
quantidade de matéria orgânica, porém, ele é diferente significativamente do tempo
de 20 min.
Figura 11. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2/L) na Etapa IV.
53
Portanto, analisando os resultados, o tempo de oxidação de 20 min foi o
escolhido a ser utilizado durante as etapas seguintes do experimento, já que é o
menor tempo a apresentar uma maior remoção de cor verdadeira. A DQO
remanescente foi reduzida de 18,7 gO2.L-1 para 6,1 gO2.L
-1, e cor verdadeira
remanescente de 6525 uH para 722 uH, apresentando percentuais de remoção de
67% e 89%, respectivamente.
4.5 ETAPA V – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE FLOCULAÇÃO
Esta etapa constituiu na definição do tempo de floculação, em que foram
analisados os tempos de 10, 20 e 30 min. A Tabela 10 mostra os resultados para
DQO remanescente e cor verdadeira remanescente do lixiviado tratado, referente à
definição do tempo de floculação. O lixiviado bruto apresentava uma DQO de 16,9
gO2.L-1 e cor verdadeira remanescente de 7279 uH.
Tabela 10. Resultados referentes à definição do tempo de floculação (ETAPA V).
DQO COR
Tempo de floculação
(min)
N° de repetições
Xi – Xs (gO2/L)
Ẋ (gO2/L)
s CV (%)
Xi – Xs (uH)
Ẋ (uH)
s CV (%)
10 12 3,6 – 6,9 5,6 1402,7 25,2 537 – 839 673 110,1 16,3
20 12 4,1 – 7,9 6,1 1544,2 25,4 519 – 1028 722 181,5 25,1
30 12 3,0 – 6,9 4,8 1110,6 23,2 443 – 764 594 93,8 15,8
(Xi: menor valor; Xs: maior valor; Ẋ: média; s: desvio-padrão; CV: coeficiente de variação).
Observa-se, na Tabela 10, para a DQO remanescente a variação dos valores
para todos os tempos, de acordo com o coeficiente de variação de Pearson (CV).
Para a cor verdadeira remanescente, é notória a variação dos valores para o tempo
de floculação de 20 min (CV = 25,1%).
De acordo com a ANOVA, verifica-se que não houve diferença significativa,
tanto em relação à DQO remanescente (Fcal = 2,71; Fcrítico = 3,28) quanto à cor
verdadeira remanescente (Fcal = 2,78; Fcrítico = 3,28). Portanto, foi definido o tempo
de floculação de 10 min, por ser o menor tempo. Neste, a DQO remanescente foi
reduzida de 16,9 gO2.L-1 para 5,6 gO2.L
-1, e cor verdadeira remanescente de 7279
54
uH para 673 uH, apresentando percentuais de remoção de 67% e 91%,
respectivamente.
Zhang et al. (2005) também utilizou em seu trabalho o tempo de floculação de
10 min, no qual se obteve uma remoção de DQO de 66%; praticamente a mesma
remoção quando comparada a deste trabalho. Embora, em seu estudo ele tenha
utilizado polímeros para melhorar a sedimentação, ele observou que a adição de
polímeros tem pouco efeito na redução significativa da DQO.
4.6 ETAPA VI – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE SEDIMENTAÇÃO
Esta etapa objetiva a definição do tempo de sedimentação, no qual se
analisaram os tempos de 10, 15, 20 e 25 min. A Tabela 11 apresenta os resultados
para DQO remanescente e cor verdadeira remanescente do lixiviado tratado,
referente à definição do tempo de sedimentação. O lixiviado bruto apresentava uma
DQO de 11,6 gO2.L-1, e cor verdadeira remanescente de 6223 uH.
Tabela 11. Resultados referentes à definição do tempo de sedimentação (ETAPA VI).
DQO COR
Tempo de Sedimentação
(min)
N° de repetições
Xi – Xs (gO2/L)
Ẋ (gO2/L)
s CV (%)
Xi – Xs (uH)
Ẋ (uH)
s CV (%)
10 12 3,6 – 6,9 5,6 1402,7 25,2 537 – 839 673 110,1 16,3
15 12 2,4 – 5,7 3,8 980,3 25,5 349 – 443 394 40 10,1
20 12 2,7 – 6,3 5,0 1506,4 29,8 424 – 651 523 75,5 14,4
25 12 3,1 – 6,3 5,0 1191,4 23,6 311 – 651 444 107,3 24,2
(Xi: menor valor; Xs: maior valor; Ẋ: média; s: desvio-padrão; CV: coeficiente de variação).
Na Tabela 11, observa-se para a DQO remanescente a variação alta dos
valores para todos os tempos. Para a cor verdadeira remanescente, é perceptível a
variação dos valores para o tempo de sedimentação de 25 min (CV = 24,2%),
apresentando coeficiente de variação de Pearson (CV) mais pronunciado que nos
outros tempos analisados.
De acordo com a ANOVA, verifica-se que houve diferença significativa em
relação à DQO remanescente (Fcal = 3,92; Fcrítico = 2,82), e, também, quanto à cor
verdadeira remanescente (Fcal = 23,05; Fcrítico = 2,82); sendo necessário aplicar o
55
método gráfico GT-2 para evidenciar em que ocorreram as diferenças significativas,
(Figura 12 e 13).
Figura 12. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2/L) na Etapa VI.
Figura 13. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira remanescente (uH) na Etapa VI.
Analisando as Figuras 12 e 13, constata-se que o tempo de sedimentação de
15 min foi o mais satisfatório, pois removeu uma maior quantidade de matéria
orgânica e de cor, sendo, portanto, o tempo escolhido para ser usado durante as
etapas de tratamento. A DQO remanescente foi reduzida de 11,6 gO2.L-1 para 3,8
56
gO2.L-1, e cor verdadeira remanescente, de 6223 uH para 394 uH, apresentando
percentuais de remoção de 67% e 93%, respectivamente.
4.7 ETAPA VII – TRATAMENTO DO LIXIVIADO COM PARÂMETROS OTIMIZADOS
Após a definição dos melhores resultados realizados nas Etapas anteriores,
(concentração de Fe2+ de 5 g.L-1 (Etapa I); a razão molar [H2O2]/[Fe2+] 9 (Etapa II);
pH de oxidação 2 (Etapa III); tempo de oxidação de 20 min (Etapa IV); tempo de
floculação de 10 min (Etapa V); e tempo de sedimentação de 15 min (Etapa VI)), o
lixiviado tratado com estes melhores resultados foi submetido a análises para sua
caracterização.
A Tabela 12 apresenta a caracterização do lixiviado bruto e do lixiviado
tratado. Para cada análise foram realizados 12 ensaios.
Observa-se, na Tabela 12, uma ótima remoção de nitrito, nitrato, fósforo total,
ortofosfato solúvel e nitrogênio amoniacal, apresentando percentuais de remoção de
93%, 69%, 97%, 99,8% e 87% respectivamente.
A adição de sulfato ferroso propiciou o aumento da concentração de sólidos
totais no lixiviado. A diferença, entre a massa de ST do lixiviado posterior ao
tratamento e a massa de ST do lixiviado bruto, equivale à massa de sólidos
produzida durante o tratamento (10 g.L-1). A diferença encontrada pode ser atribuída
à formação de lodo resultante da coagulação de substâncias dissolvidas e/ou
produtos intermediários gerados. De acordo com Moraiva (2010) a concentração de
H2O2 não contribui para a geração de lodo, mas a concentração de Fe contribui
moderadamente na produção de lodo no processo.
A relação STV/ST do lixiviado tratado (0,05) foi menor que a do lixiviado bruto
(0,27). Com base neste resultado, pode-se inferir que após o tratamento não
persistem no efluente sobrenadante substâncias de natureza orgânica, de acordo
com Moraiva (2010).
57
Tabela 12. Caracterização do lixiviado bruto e do lixiviado tratado. PARÂMETROS LIXIVIADO
BRUTO LIXIVIADO TRATADO
Xi – Xs Ẋ s CV (%)
NITRITO (mg N-NO2-/L) 0,60 0,03 – 0,05 0,04 0,004 9,2
NITRATO (mg N-NO3
-/L)
8,67 2,42 – 3,74 3,0 0,3 10
FÓSFORO TOTAL (mg P/L)
14,76 0,07 – 0,87 0,42 0,3 71
ORTOFOSFATO SOLÚVEL (mg P/L)
62,31 0 – 0,28 0,14 0,1 71
SÓLIDOS TOTAIS (g/L) 15,4 22,8 – 26,2 25,4 1322,2 5,2
SÓLIDOS TOTAIS VOLÁTEIS (g/L)
4,3 1,1 – 1,5 1,3 148,2 11,4
SÓLIDOS TOTAIS FIXOS (g/L)
11,1 21,4 – 24,9 24,1 1316 5,5
SÓLIDOS SUSPENSOS TOTAIS
(g/L)
2,3 0,14 – 0,24 0,18 29,2 16
SÓLIDOS SUSPENSOS
VOLÁTEIS (g/L)
0,9 0,006 – 0,038 0,03 11,9 49,6
SÓLIDOS SUSPENSOS FIXOS
(g/L)
1,4 0,10 – 0,20 0,15 25,2 16,4
NITROGÊNIO AMONIACAL (mg N-NH3/L)
1739 181,9 – 237,3 223 15,4 6,9
COR (uH) 6223 349 – 443 394 40 10,1
DQO (g O2/L) 11,6 2,4 – 5,7 3,8 980,3 25,5
FERRO (mgFe/L) 1,21 0,15 – 0,25 0,19 0,043 22,7 (Xi: menor valor; Xs: maior valor; Ẋ: média; s: desvio-padrão; CV: coeficiente de variação).
Com relação à cor verdadeira, observa-se uma remoção de 93%. A Figura 14
mostra a cor aparente do lixiviado antes do tratamento e pós-tratamento.
Figura 14. Lixiviado bruto e lixiviado tratado.
58
.Evidencia-se, na Figura 14, que o lixiviado tratado permaneceu com uma
coloração levemente amarelada, podendo ser explicado, devido à presença de ferro
pelo emprego do FeSO4.7H2O, já que este apresentou uma remoção 84%,
permanecendo, consequentemente, com uma quantidade relativamente pequena na
amostra.
Em relação à remoção de poluentes orgânicos, verifica-se uma remoção de
67% após o tratamento. Segundo Moraiva (2010) a fração de DQO não oxidada
pode estar associada à formação de produtos intermediários que requerem um
maior tempo de oxidação.
59
5 CONCLUSÃO
Verificou-se uma redução na DQO remanescente de acordo com o aumento
da concentração de Fe2+, pois quanto maior for a concentração de ferro,
maior será a velocidade da reação de Fenton, fazendo com que a
concentração de H2O2 diminua rapidamente minimizando o sequestro de
radicais hidroxilas.
Observou-se que o reagente de Fenton (H2O2 + Fe2+) acidifica o lixiviado,
visto que foi constatado redução significativa de pH de 8,53 para 3,98, apenas
com a adição destes, reduzindo o custo com ácido para diminuição de pH.
Evidenciou-se uma maior remoção de DQO com o aumento do tempo de
oxidação, pois um maior tempo de reação aumenta a probabilidade de
geração de radicais hidroxilas.
O tempo de floculação não apresentou diferença significativa entre os tempos
estudados (10, 20 e 30 min), tanto em relação à DQO remanescente, quanto
à cor verdadeira remanescente.
Os melhores resultados encontrados, dentro das condições deste estudo,
foram obtidos com a concentração de Fe2+ de 5 g/L, com a razão molar
[H2O2]/[Fe2+] 9, com pH de oxidação 2, tempo de oxidação de 20 min, tempo
de floculação de 10 min e tempo de sedimentação de 15 min, com uma
remoção de 67% de DQO e 93% de cor verdadeira. A DQO remanescente
final foi de 3,84 gO2.L-1, e a cor verdadeira remanescente final foi de 394 uH.
A fração de DQO não oxidada pode estar associada à formação de produtos
intermediários que requerem um maior tempo de oxidação.
Obteve-se uma elevada remoção de nitrito, nitrato, fósforo total, ortofosfato
solúvel e nitrogênio amoniacal, apresentando percentuais de remoção de
93%, 69%, 97%, 99,8% e 87%, respectivamente.
A adição de sulfato ferroso propiciou o aumento da concentração de sólidos
totais no lixiviado, em virtude da concentração de Fe contribuir para a
produção de lodo no processo.
A relação STV/ST do lixiviado tratado (0,05) foi menor que a do lixiviado bruto
(0,27), significando que após o tratamento não persistem no efluente
sobrenadante substâncias orgânicas.
60
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66
APÊNDICE A – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa I.
Tabela A. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO remanescente na Etapa I.
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 612483947 7 87497706,7 237,4249 2,74405E-54 2,115472
Dentro dos grupos 32430460 88 368527,9498
Total 644914406 95
APÊNDICE B – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor
verdadeira remanescente na Etapa I.
Tabela B. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO remanescente na Etapa I.
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 10903520,3 7 1557645,8 51,47417 1,929E-28 2,1154717
Dentro dos grupos 2662943,92 88 30260,726
Total 13566464,2 95
APÊNDICE C – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa II.
Tabela C. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO remanescente na Etapa II.
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 115180300 5 23036060 28,091989 3,9061E-15 2,3538
Dentro dos grupos 54121477,8 66 820022,392
Total 169301778 71
APÊNDICE D – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor
verdadeira remanescente na Etapa II.
Tabela D. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira remanescente na Etapa II.
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 8742744,918 5 1748548,984 39,78636461 1,20101E-18 2,3538
Dentro dos grupos 2900597,58 66 43948,44818
Total 11643342,5 71
67
APÊNDICE E – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa III.
Tabela E. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO remanescente na Etapa III.
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 287485104,2 2 143742552 78,914 2,65993E-13 3,2849
Dentro dos grupos 60109641,87 33 1821504,3
Total 347594746 35
APÊNDICE F – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor
verdadeira remanescente na Etapa III.
Tabela F. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira remanescente na Etapa III.
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 282513,5123 2 141257 7,4185 0,0022 3,2849
Dentro dos grupos 628358,3383 33 19041
Total 910871,8507 35
APÊNDICE G – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa IV.
Tabela G. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO remanescente na Etapa IV.
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 728253691 4 182063423 44,686 1,15505E-16 2,5397
Dentro dos grupos 224085383 55 4074279,7
Total 952339074 59
APÊNDICE H – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor
verdadeira remanescente na Etapa IV.
Tabela H. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira remanescente na Etapa IV.
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 1742569 4 435642 7,988 3,76126E-05 2,5397
Dentro dos grupos 2999551 55 54537
Total 4742120 59
68
APÊNDICE I – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa V.
Tabela I. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO remanescente na Etapa V.
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 10091874 2 5045937 2,71 0,0813 3,2849
Dentro dos grupos 61444823 33 1861964
Total 71536697 35
APÊNDICE J – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor
verdadeira remanescente na Etapa V.
Tabela J. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira remanescente na Etapa V.
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 99792,2184 2 49896,11 2,7806 0,0766 3,2849
Dentro dos grupos 592165,397 33 17944,41
Total 691957,615 35
APÊNDICE L – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO
remanescente na Etapa VI.
Tabela K. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO remanescente na Etapa VI.
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 19439637 3 6479879 3,9173 0,0146 2,8165
Dentro dos grupos 72783945 44 1654181
Total 92223582 47
APÊNDICE M – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor
verdadeira remanescente na Etapa VI.
Tabela L. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira remanescente na Etapa VI.
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 534609 3 178203 23,046 4,04035E-09 2,8165
Dentro dos grupos 340227 44 7732,4
Total 874836 47